INDICADORES PARA LA CONSERVACIÓN DE LOS HABITAT 6510 Y 6520 (PRADOS DE SIEGA DE MONTAÑA) EN EL PIRINEO ARAGONÉS

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1 INDICADORES PARA LA CONSERVACIÓN DE LOS HABITAT 6510 Y 6520 (PRADOS DE SIEGA DE MONTAÑA) EN EL PIRINEO ARAGONÉS Autores: Olivia Barrantes, Carlos Ferrer y Ramón Reiné Dpto. de Agricultura y Economía Agraria. Universidad de Zaragoza

2 INDICE 1. Introducción Descripción de los hábitats Hábitat Prados de Arrhenatherion elatioris Hábitat Prados de Triseto-Poligonion bistortae Caracterización productiva y ecológica de los hábitat 6510 y Manejo actual de los hábitats La siega El pastoreo La fertilización Influencia del manejo en la biodiversidad vegetal Indicadores de Biodiversidad Medidas Directas Medidas Indirectas Valores de Referencia Valores de Referencia para los hábitat de prados de montaña del Pirineo aragonés a escala de parcela Medidas Directas Medidas Indirectas Valores de Referencia para los hábitat de prados de montaña del Pirineo aragonés a escala de explotación o paisaje Medidas Directas Medidas Indirectas Ayudas para la conservación: medidas agroambientales La medida M Análisis de la medida Conclusiones Bibliografía... 35

3 ANEXO 1: Cobertura arcmap de las parcelas muestreadas en las campañas de 2008 y

4 1. INTRODUCCIÓN El concepto de sostenibilidad en Agricultura se ha desarrollado principalmente como consecuencia de los impactos negativos de los sistemas agrícolas sobre el medio (Cumbre de Río en 1992 y revisiones de la PAC especialmente). La sostenibilidad comprende tres aspectos o pilares de igual importancia: el económico, el sociológico y el medioambiental. La biodiversidad es, a su vez, uno de los retos del tercer pilar, un patrimonio de la humanidad, fruto de miles de millones de años de los procesos evolutivos de la vida. Por ello, el mantenimiento o la restauración de la biodiversidad no debe considerarse sólo en los espacios protegidos sino también en todo el conjunto de los territorios, y especialmente en los agroecosistemas, en los cuales rinde numerosos servicios. La biodiversidad interviene, por supuesto, en la principal función de la agricultura, la producción de alimentos y de materias primas, pero también en otros servicios indispensables para el funcionamiento del agroecosistema tales como el reciclaje de nutrientes, la protección y mejora del suelo, la regulación de procesos hidrológicos, el papel de los suelos agrícolas como sumideros de carbono, etc. También, y cada vez más, la biodiversidad ofrece servicios científicos, culturales, estéticos, lúdicos e incluso espirituales (Ferrer et al., 2001a) que aumentan la calidad de vida de toda la sociedad. Consecuentemente, la biodiversidad es percibida, junto con los otros recursos naturales, como una parte del capital natural intergeneracional, se ha convertido en fuerte preocupación social y se ha incorporado progresivamente en la puesta en práctica de las políticas medioambientales europeas y nacionales: gestión de los Hábitats Natura 2000, medidas agro-ambientales, contratos territoriales de explotación, contratos de agricultura sostenible, agricultura multifuncional, agricultura ecológica, etc. En los países desarrollados existe ya una gran apreciación social de los productos obtenidos en sistemas que protegen la biodiversidad. Dicha apreciación social se irá traduciendo cada vez más en un valor añadido y, por tanto, en una disposición de los consumidores para demandar y pagar más por estos productos: las denominaciones de origen controladas cada vez tendrán más en cuenta la calificación de Alto Valor Medioambiental de los sistemas agrarios de producción. Entre los agroecosistemas, los prados son particularmente ricos en biodiversidad. Por ello, los prados son considerados hoy día como un patrimonio y por su papel funcional. La superficie que ocupan los prados es un indicador de sostenibilidad en agricultura, utilizado en Francia (Piveteau, 1998) y en Gran Bretaña (MAFF, 2002), y ello tanto a escala de explotación, como del paisaje, de la región y del Estado. Según el Nomenclátor básico de pastos en España, publicado por la Sociedad Española para el Estudio de los Pastos (Ferrer et al., 2001b), un prado es una comunidad vegetal espontánea densa y húmeda, siempre verde aunque puede haber un cierto agostamiento en verano, producida por el hombre o la acción del pastoreo. Se puede aprovechar por siega o pastoreo indistintamente. La humedad puede provenir del riego. En España, la mayor parte de los prados los encontramos en clima atlántico (Cornisa Cantábrica) o en los fondos de valle de las montañas, como es el caso del Pirineo. Los prados constituyen el recurso forrajero fundamental de las explotaciones ganaderas de rumiantes, especialmente vacuno, en estas regiones. 1

5 La biodiversidad de los prados del Pirineo aragonés representa un alto valor patrimonial para nuestra Comunidad Autónoma. El cultivo de estas comunidades vegetales, que tradicionalmente ha tenido un papel funcional clave en el mantenimiento de las ganaderías extensivas y en la actividad agraria de la montaña, hoy en día, se observa por los investigadores como un ejemplo de preservación ambiental y paisajística. Este nuevo envite social que es la biodiversidad puede ser percibido por los agricultores y ganaderos como un inconveniente o un fastidio, pero puede también revelarse como una ventaja. En el caso de los prados, su función como recurso alimenticio debe conciliarse con su papel ecológico o medioambiental, de forma que la conservación de su biodiversidad sea también positiva para la producción y calidad de la hierba y, en último término, para la producción animal (Le Gall et al., 2009). Según la conocida relación polinomial entre biodiversidad vegetal y productividad de Al-Mufti (Ferrer et al., 2001a), los mayores rendimientos se dan a valores medios de biodiversidad. Pero, a su vez, los rendimientos suelen estar correlacionados directamente también con la intensificación. Conjugando ambas cuestiones, podemos decir que la biodiversidad ligada a las actividades agrícolas en los prados está amenazada por dos factores de tendencias opuestas: la intensificación por un lado y el abandono de las prácticas agrícolas en el otro extremo. En los sistemas agrícolas intensivos, los altos rendimientos se derivan de una elevada utilización de inputs (energía fósil, abonos, pesticidas, etc.) dando lugar a un medio en el que sólo algunas especies productivas persisten. Pero además, la intensificación y la especialización de las producciones engendran también cambios en el paisaje, homogeneizándolo y destruyendo hábitats estratégicos para la supervivencia de la flora y de la fauna, es decir para la pérdida de biodiversidad (Gibon et al., 2004). Ello llevó a que en algunos países, conscientes de la gravedad del problema, se desarrollaran programas de restauración de la diversidad florística de los prados (Buckley, 1989; Jones y Hayes, 1999), primando ya la biodiversidad de los prados a los ganaderos. El abandono de las actividades agrícolas reduce la frecuencia de la perturbación, que tanto favorece a las especies herbáceas y conduce a medio y largo plazo, a una evolución de la cubierta vegetal hacia formaciones leñosas más pobres en especies vegetales que las comunidades herbáceas de procedencia. Además, el paisaje se va cerrando por matorralización y se hace más vulnerable al fuego, especialmente en las zonas alejadas de la humedad atlántica. Entre estas dos situaciones extremas de manejo, existen otras opciones productivas compatibles con la conservación ambiental. Sin ir más lejos, los sistemas tradicionales de gestión ganadera y utilización de las comunidades de prados y pastos, parecen redescubrirse actualmente por ser los más indicados para compatibilizar el aprovechamiento de los recursos, la estabilidad ambiental y la actual demanda social de utilización de espacios naturales con interés, tanto desde el punto de vista paisajístico como para uso recreativo (Chocarro y Reiné, 2008). Algunas zonas de montaña de nuestra Comunidad Autónoma, han conservado hasta nuestros días estos modos de gestión por su condición de zonas refugio. En este sentido, el 2

6 cultivo de los prados en algunos valles del Pirineo aragonés, es un paradigma de explotación equilibrada de los recursos heredados de la acción humana continuada, y debe ser analizado no solo desde un punto de vista productivista, sino desde la perspectiva que nos ofrece la agronomía moderna, involucrando a distintas áreas de conocimiento (Fillat, 2003). 2. DESCRIPCIÓN DE LOS HÁBITAT 2.1. Hábitat Prados de Arrhenatherion elatioris. Los prados de siega pertenecientes a la alianza Arrhenatherion Koch 1926, son mesofíticos, se desarrollan sobre suelos profundos, casi siempre neutros o básicos y suelen ser abonados con estiércol y con las deyecciones directas del ganado que los pasta. Además del pastoreo, tradicionalmente han sido aprovechados mediante siega y henificación para la alimentación de invierno. Se distribuyen sobre todo en los pisos montano y colino de la mitad norte de la Península, especialmente en la Cornisa Cantábrica y Pirineos, si bien son relativamente comunes en la submeseta norte. Encuentran, por lo tanto, su máximo desarrollo en la Iberia húmeda, entrando en el norte de las comarcas mediterráneas en climas aún bastante lluviosos. Son prados que, en las condiciones benignas en que se desarrollan, producen gran cantidad de biomasa que puede ser segada una o dos veces al año, y también, aprovechada directamente por el diente del ganado. La hierba después de cortada se almacena y se suministra a la cabaña ganadera cuando está estabulada. Se trata de prados densos, que cubren todo el suelo, con alturas de varios decímetros. Su elevada diversidad específica les confiere una vistosa y espectacular floración. El fondo dominante es de gramíneas como Arrhenatherum elatius, Dactylis glomerata, Poa pratensis, Holcus lanatus, Festuca pratensis, Agrostis spp., etc., a las que acompañan leguminosas como Trifolium pratense, Lathyrus pratensis, Lotus corniculatus, Vicia cracca, y otras herbáceas de porte medio como Centaurea jacea, Crepis biennis, Tragopogon pratensis, Leucanthemun vulgare, Knautia arvensis, Pimpinella major, Daucus carota, Heracleum sphondylium, Campanula patula, Rhinanthus minor, Malva moschata, Linum bienne, Geranium pratense, Sanguisorba officinalis, etc. Los prados se asientan en pequeñas parcelas ocupando laderas y fondos de valle, separados por árboles, setos y muros de piedra formando un característico conjunto que se suele denominar pradería. Las condiciones de montaña no permiten una gestión homogénea. La accesibilidad de las parcelas y su distancia al pueblo condiciona su manejo, de tal forma que las praderías de montaña son un mosaico de diferentes tipos de prados. Es común por lo tanto encontrar en estas zonas los prados del tipo de hábitat 6510 formando teselas con otras comunidades herbáceas pratenses, algunas de las cuales podrían no estar incluidas en la Directiva 92/43/EC, aunque lo más habitual es que también sean de interés comunitario (Reiné et al., 2009a). 3

7 Así por ejemplo, con el mismo manejo agrario que las comunidades de Arrhenatherion, pero situados en pisos más altos, de carácter más higrófilo y mucho menos abundantes son los prados de la alianza Triseto-Polygonion bistortae que constituyen el tipo de hábitat 6520 de la Directiva. Son especies características de esta alianza Alopecurus pratensis, Polygonum bistorta y Trisetum flavescens. Cuando la explotación agrícola se intensifica, fundamentalmente por el régimen de aprovechamiento a diente, aunque también por el incremento del ritmo de siegas, los prados de este tipo de hábitat pueden transformarse en comunidades de Cynosurion cristati, mucho más abundantes en el norte peninsular. Este otro tipo de prados son de composición florística más simple, menos diversos, de cobertura igualmente densa pero de talla más corta, con abundancia de gramíneas como Cynosurus cristatus, Gaudinia fragilis, Lolium perenne y Phleum pratense. Son comunidades no incluidas en la Directiva 92/43/EC. En las parcelas más altas e inaccesibles, cuando la mecanización de la siega es complicada, ésta va siendo abandonanada en beneficio del pastoreo. Algunas de estas parcelas sólo pastadas pueden pasar a pertenecer a la Alianza Bromion de la clase Festuco Brometea, y se incluyen entonces en el hábitat 6210: pastos vivaces mesofíticos y mesoxerofíticos sobre sustratos calcáreos de Festuco-Brometea (Yera et al., 2009). Tampoco se incluyen en el tipo de hábitat 6510 los vallicares de la alianza Agrostion castellanae, comunidades también segadas pero de carácter más xérico, exclusivas de la región mediterránea, que se ubican en topografías de vaguada del centro y oeste de la Península. Esta alianza fitosociológica tampoco está incluida en la Directiva Hábitat. Una información más amplia sobre esté hábitat en España se puede consultar en Reiné et al. (2009a) Hábitat Prados de Triseto-Poligonion bistortae. Tipo de hábitat de interés comunitario distribuido en el Pirineo desde el Valle de Ribes en el Pirineo Oriental (Cataluña) hasta el Valle de Broto en el Pirineo Central (Aragón). También se han localizado algunos puntos en la Cordillera Cantábrica (Asturias) en la zona alta del Valle de Lago y algo mas fragmentados en los Valles del Salienza y del Cigüeña. Se trata de prados de siega instalados sobre suelos profundos y frescos, alejados del núcleo rural y próximos al bosque (generalmente con especies del género Quercus o Pinus sylvestris). Son comunidades mantenidas por acción antrópica mediante abonado primaveral, una siega tardía para heno y un pastoreo suave tanto en otoño como en primavera con ganado ovino o vacuno. Desde el punto de vista ecológico muestran gran semejanza con los prados del tipo 6510, aunque con un grado de intervención humana cada vez menor, ya que son los primeros que se abandonan por su lejanía. Generalmente están situados a mayor altitud, tienen mala accesibilidad y dificultad para la mecanización de las actividades agrícolas. Muchos de ellos 4

8 actualmente sólo se utilizan mediante pastoreo. Este hecho repercute en la entrada de megaforbios en la comunidad y de especies propias de orla de bosque próximo disminuyendo su calidad forrajera. Otra diferencia con Arrhenatherion sería quizás su mayor humedad edáfica. Cuando las condiciones de humedad del suelo se incrementan, proliferan especies más propias de juncales, a menudo también favorecidas por un exceso de carga ganadera, indicándonos la necesidad de un buen drenaje ya que la calidad forrajera va disminuyendo. El hábitat 6520 está formado por prados densos, ricos en especies que presentan dos estratos diferenciados. Especies de hoja ancha en el superior (por encima de 1m de altura) con Heracleum sphondylium subsp. pyrenaicum, Astrantia major, Chaerophyllum aureum, etc. y otro inferior donde podemos encontrar a gramíneas, tréboles, compuestas, etc. Comparten con los prados del hábitat 6510 gran parte de las especies como son Dactylis glomerata, Arrhenatherum elatius, Trifolium pratense, T. repens, Achillea millefolium, Tragopogon pratensis, Taraxacum officinale, etc. Entre los elementos más característicos de estos prados de montaña están Astrantia major, Crepis pyrenaica, Polygonum bistorta, Heracleum sphondylium subsp. pyrenaicum, etc. Una información más amplia sobre este hábitat en España se puede consultar en Chocarro et al. (2009a) Caracterización productiva y ecológica de los hábitat 6510 y A continuación se presentan algunos datos recientes, publicados por Reiné et al. (2009b), a partir de un muestreo realizado durante los meses de junio y julio de En fechas próximas al primer corte de la hierba, se muestrearon un total de 104 prados repartidos entre los valles de Tena, Broto, Gistaín y Benasque, del Pirineo oscense. Las parcelas se seleccionaron en función de su representatividad tanto florística como de manejo dentro de la pradería de cada valle. El muestreo consistió en un inventario florístico de los 100 m 2 centrales de cada parcela. En las siguientes tablas (Tablas 1-4) se resumen los resultados obtenidos en dicho trabajo. Tabla 1: Valor medio, desviación estándar, mínimo y máximo de algunos parámetros estudiados en el 1 er corte de prados pirenaicos (n=104 parcelas) (Reiné et al, 2009b). Media Desv. st. Mín. Máx. Producción (kg MS/ha) 4316,1 1311,8 1919,0 8880,0 Riqueza específica (Nº Esp.) 32,8 7,6 15,0 51,0 Índice de Shannon-Weaver (H ) 2,55 0,28 1,66 3,24 Equitabilidad (J) 0,73 0,05 0,55 0,84 Altura máxima de la hierba (cm) 1,47 0,29 0,70 2,00 Altura media de la hierba (cm) (Alt. hba.) 0,84 0,31 0,30 1,60 Altitud de la parcela (msm) (Alt.) 1329,4 160,1 953,0 1657,0 5

9 Pendiente de la parcela (%) (Pend.) 14,8 12,4 0,0 70,0 Tabla 2: Valor medio, desviación estándar, mínimo y máximo del número de especies y de las coberturas de los grupos gramíneas, leguminosas y otras en el 1er corte de prados pirenaicos (n=104 parcelas) (Reiné et al, 2009b). Número de especies (%) Coberturas (%) Media Desv. st. Mín. Máx. Media Desv. st. Mín. Máx. Gramíneas (Gram.) 27,21 6,60 15,79 43,48 44,26 12,57 16,28 80,32 Leguminosas (Leg.) 17,38 4,57 5,71 29,41 18,58 8,39 0,14 44,99 Otras 55,41 8,72 29,41 70,83 37,17 13,70 4,06 68,73 Tabla 3: Valor medio, desviación estándar, mínimo y máximo de las distintas formas biológicas expresadas como porcentajes de especies en el 1 er corte de prados pirenaicos (n=104 parcelas) (Reiné et al, 2009b). Formas Biológicas (%) Media Desv. st. Mín. Máx. Fanerófitos 0,14 0,64 0,00 3,45 Caméfitos 5,83 2,95 0,00 15,00 Hemicriptófitos 76,52 7,51 53,49 100,00 Geófitos 2,59 2,87 0,00 13,04 Terófitos 14,82 7,03 0,00 39,53 Sin clasificar 0,10 0,49 0,00 2,70 Tabla 4: Valor medio, desviación estándar, mínimo y máximo de las distintos índices de Ellenberg para las variables Luz (L), Humedad (F) Acidez (R), Nitrógeno (N) y Salinidad (S) en el 1er corte de prados pirenaicos (n=104 parcelas) (Reiné et al, 2009b). Índices de Ellenberg Media Desv. st. Mín. Máx. Luz (L) 6,63 0,33 5,55 7,26 Humedad (F) 4,28 0,36 3,52 5,35 Acidez (R) 6,05 0,34 4,98 6,67 Nitrógeno (N) 4,21 0,46 3,16 5,67 Salinidad (S) 0,14 0,04 0,03 0,26 El total de especies vegetales inventariadas en las 104 parcelas estudiadas, fue de 182, 29 de ellas pertenecientes a la familia de las gramíneas, 23 a leguminosas y 130 a otras familias botánicas. En la Tabla 5 se muestra la matriz de correlaciones entre los parámetros observados. La producción se correlaciona positivamente con la uniformidad, la cobertura de gramíneas, las especies indicadoras de luminosidad y nitrógeno, y la altura de la hierba; y lo hace negativamente con la riqueza de especies y la pendiente. Por otro lado, la riqueza específica tan sólo presenta correlaciones positivas con la diversidad, la cobertura del grupo otras y la 6

10 pendiente, y está negativamente correlacionada con la cobertura de gramíneas, la altura de la hierba y los índices de Ellenberg de luz, humedad, acidez edáfica y nitrógeno. Tabla 5: Matriz de Correlaciones entre algunos parámetros estudiados. Prueba de Pearson (n=104 parcelas). Sólo se indican con asteriscos las correlaciones significativas (p<0,01 **; p<0,05 *). Véanse las Tablas 1, 2 y 4 para los nombres de las variables (Reiné et al, 2009b). Nº Esp. H J Gram. Leg. Otras L F R N S Alt. Pend. Alt.hba. Prod. Nº Especies 1 0,75** 0,19-0,41** -0,09 0,43** -0,48** -0,64** -0,41** -0,75** -0,01 0,19 0,28** -0,48** -0,24* Diversidad (H ) 0,75** 1 0,78** -0,42** -0,02 0,40** -0,37** -0,44** -0,30** -0,49** -0,06 0,10 0,14-0,35** 0,01 Equitabilidad (J) 0,19 0,78** 1-0,23* 0,07 0,17-0,11-0,05-0,07-0,02-0,08 0,01-0,06-0,08 0,23* Gramíneas -0,41** -0,42** -0,23* 1-0,19* -0,80** 0,30** 0,43** 0,17 0,47** 0,08-0,07-0,15 0,44** 0,29** Leguminosas -0,09-0,02 0,07-0,19* 1-0,43** 0,20* 0,05 0,23* 0,09 0,27** -0,17-0,07-0,09-0,01 Otras 0,43** 0,40** 0,17-0,80** -0,43** 1-0,40** -0,42** -0,30** -0,49** -0,24* 0,16 0,18-0,37** -0,26* Luz (L) -0,48** -0,37** -0,11 0,30** 0,20* -0,40** 1 0,68** 0,89** 0,67** 0,09-0,26** -0,20 0,31** 0,18 Humedad (F) -0,64** -0,44** -0,05 0,43** 0,05-0,42** 0,68** 1 0,50** 0,86** -0,08-0,19-0,33** 0,41** 0,37** Acidez (R) -0,41** -0,30** -0,07 0,17 0,23* -0,30** 0,89** 0,50** 1 0,63** 0,01-0,35** -0,19 0,31** 0,14 Nitrógeno (N) -0,75** -0,49** -0,02 0,47** 0,09-0,49** 0,67** 0,86** 0,63** 1-0,04-0,33** -0,31** 0,56** 0,38** Salinidad (S) -0,01-0,06-0,08 0,08 0,27** -0,24* 0,09-0,08 0,01-0,04 1-0,01-0,08-0,11-0,09 Altitud 0,19 0,10 0,01-0,07-0,17 0,16-0,26** -0,19-0,35** -0,33** -0,01 1 0,01-0,27** 0,08 Pendiente 0,28** 0,14-0,06-0,15-0,07 0,18-0,20-0,33** -0,19-0,31** -0,08 0,01 1-0,16-0,30** Altura hierba -0,48** -0,35** -0,08 0,44** -0,09-0,37** 0,31** 0,41** 0,31** 0,56** -0,11-0,27** -0,16 1 0,33** Producción -0,24* 0,01 0,23* 0,29** -0,01-0,26* 0,18 0,37** 0,14 0,38** -0,09 0,08-0,30** 0,33** 1 En la Tabla 6 se presenta los resultados de la clasificación fitosociológica de las parcelas, tanto a nivel de alianza vegetal como descendiendo al nivel de asociación. En ambos casos los resultados hacen referencia a los nueve grupos identificados en el análisis del programa TWINSPAN. La descripción detallada de estos grupos se puede consultar (Chocarro et al., 2009a). Cabe destacar que, atendiendo a su vegetación, prácticamente todas las parcelas muestreadas están consideradas como hábitats de interés comunitario según la Directiva 92/43/CEE. La mayoría de ellas, el 72%, pertenecen a la alianza Arrhenatherion, y están incluidas en el hábitat Dentro de esta alianza, la asociación predominante es Ophioglosso-Arrhenatheretum elatioris, destacando en los grupos G1 y G9 (80% en ambos). El 22% de los prados se clasificaron dentro de la alianza Triseto-Polygonion, y se incluirían en el hábitat Con menor porcentaje (5%) se identificaron algunas parcelas de la alianza Bromion, del hábitat 6210 (ver la descripción del hábitat para España en Yera et al., 2009), 7

11 comunidades vegetales que pese a ser segadas, podrían considerarse en el Pirineo como de transición hacia los pastos de puerto (Fillat 2003, Fillat et al., 2008). Únicamente la parcela perteneciente a la alianza Cynosurion quedaría excluída de la mencionada Directiva Hábitat. Tabla 6: Clasificación fitosociológica a nivel de asociación vegetal y sus porcentajes de presencia en los nueve grupos de prados diferenciados por el programa Twinspan (n=número de parcelas en cada grupo). Grupos TWINSPAN Clasificación Fitosociológica G1 G2 G3 G4 G5 G6 G7 G8 G9 Total (n) (5) (9) (20) (11) (5) (15) (22) (12) (5) (104) Al. Arrhenatherion elatioris 100,0 44,4 65,0 81,8 40,0 26,7 100,0 91,7 100,0 72,1 Ophioglosso-Arrhenatheretum elatioris 80,0 11,1 35,0 27,3 0,0 13,3 27,3 58,3 80,0 Rhinantho mediterranei-trisetum flavescentis 20,0 22,2 15,0 45,4 40,0 6,7 31,8 0,0 0,0 Gentiano luteae-trisetum flavescentis 0,0 11,1 10,0 0,0 0,0 0,00 0,0 0,0 0,0 Tragopogon-Lolietum multiflori 0,0 0,0 5,0 9,1 0,0 6,7 40,9 33,3 20,0 Al. Triseto-Polygonion bistortae 0,0 44,4 30,0 9,1 0,0 73,3 0,0 8,3 0,0 22,1 Triseto flavescentis-heracleetum pyrenaici 0,0 44,4 30,0 9,1 0,0 73,3 0,0 8,3 0,0 Al. Cynosurion cristati 0,0 11,1 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 1,0 Cynosuro cristati-trifolietum repentis 0,0 11,1 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 Al. Bromion erecti 0,0 0,0 5,0 9,1 60,0 0,0 0,0 0,0 0,0 4,8 Euphrasio Plantaginetum subass. centauretosum 0,0 0,0 0,0 9,1 60,0 0,0 0,0 0,0 0,0 Phyteumo orbicularis-festucetum nigrescentis 0,0 0,0 5,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 A la vista de los resultados presentados en las tablas anteriores se puede concluir que los ganaderos del Pirineo de Huesca continúan gestionando prados con aceptables producciones de materia seca y que además mantienen una alta riqueza específica y diversidad. A pesar de que entre producción y biodiversidad no existe una correlación positiva, parece que el modo de manejo mantiene ambos parámetros a niveles deseables para la sostenibilidad ecológica. La clasificación fitosociológica de la vegetación estudiada así lo demuestra ya que incluye la mayoría de las comunidades dentro de las alianzas Arrhenatherion y Triseto-Polygonion, consideradas ambas como hábitats de interés comunitario según la Directiva 97/62/CE. La protección de estas comunidades deberá velar por la continuidad de la gestión ganadera de las mismas. 8

12 3. MANEJO ACTUAL DE LOS HÁBITAT DE INTERÉS COMUNITARIO 6510 Y 6520 (PRADOS DE SIEGA) Siega, pastoreo y fertilización son las prácticas agrarias básicas en los prados de montaña. La siega comienza en junio y se lleva a cabo de forma escalonada en el gradiente altitudinal, comenzando por los prados más bajos. En aquellos prados donde es posible aplicar el riego durante los meses veraniegos se obtiene un segundo corte a finales de agosto. Los pastoreos se realizan en dos épocas: primavera y otoño, y la aplicación del estiércol o purín suele ser a la salida del invierno, siendo minoritario el uso de abonos minerales. A continuación se describen más detalladamente estas prácticas recopiladas en Chocarro y Reiné (2008) La siega La producción primaveral-estival de hierba es recolectada para alimentar al ganado estabulado. El momento óptimo del corte es un compromiso entre la producción a obtener y su valor nutritivo (San Miguel, 2001), aunque se debe pensar también en el rebrote posterior y en el método elegido para la conservación de la hierba. Normalmente el número de siegas anuales depende de las condiciones de temperatura y precipitación. En los valles atlánticos del País Vasco y la Cornisa Cantábrica con temperaturas algo más amortiguadas y sin déficit hídrico estival, se dan hasta cinco cortes anuales (Amella y Ferrer, 1990). Sin embargo las condiciones climáticas del Pirineo aragonés reducen sensiblemente el periodo de crecimiento de la hierba a 4-5 meses. En estos casos sólo es posible la realización de un buen corte, aunque con riego suplementario estival puede darse un segundo, siempre de menor producción. La calidad del forraje producido, además de la composición florística de cada prado depende del estado de desarrollo de las plantas en el momento del corte. Es común en nuestros valles retrasar la fecha del primer corte para superar las lluvias primaverales que impiden el henificado. El hecho conlleva una pérdida de la calidad forrajera al descender la digestibilidad de la materia seca producida, pero el ganadero tiene un calendario apretado y en esos momentos parece estar más pendiente del comienzo del pastoreo del ganado en los pastos de puerto. En un reciente trabajo realizado mediante encuestas a propietarios o arrendatarios de 49 prados del sector occidental del Pirineo aragonés (Marcén, 2010), en el 90% de los casos las parcelas se segaron solamente una vez al año, solo 2 parcelas regadas recibían 2 cortes, y 3 parcelas no se segaban, solo se pastaban. Las fechas de la primera siega variaron entre mediados de junio (parcelas más bajas) y mediados de julio (parcelas a más de 1400 m), de acuerdo con la distribución de la Figura 1. La práctica más frecuente es por lo tanto a finales de junio (63% de los casos). En algunos valles la festividad de S. Juan, el 24 de junio, marca el comienzo de la campaña de la hierba. En prados regados con dos cortes, la fecha del primero se adelanta siempre a mediados de junio, para dar tiempo a la hierba a desarrollarse y obtener un buen segundo corte en la segunda quincena de agosto. 9

13 Nº DE CORTES FECHAS DE CORTE 1 corte 2 cortes solo pastoreo mediados de junio fin de junio mediados julio Figura 1: Frecuencia del número de cortes y fechas en que se produce la primera siega, en prados del sector occidental del Pirineo aragonés. Para el primer caso n=49, para el segundo n= El pastoreo A pesar de que el aprovechamiento principal de estos prados es la siega, también se realiza en ellos el pastoreo en dos momentos del año. En primavera los animales aprovechan la brotación inicial, al mismo tiempo que se consigue retrasar provechosamente el primer dallado al verano, momento de mayor frecuencia y duración de periodos secos que aseguran la henificación. Tras este pastoreo en los prados de siega, el ganado es trasladado progresivamente primero a los prados sólo pastados, a los pastos intermedios y después a los pastos de puerto situados en la zona supraforestal, donde el ganado estiva entre dos meses y medio y tres meses. Trascurrido este periodo el ganado baja progresivamente a los prados, que tras su corte tienen una última oferta de hierba que los animales aprovechan a diente. Este último pastoreo otoñal en muchos valles se denomina rebasto. De las encuestas realizadas por Marcén (2010), se desprende que el 100% de las parcelas segadas son también pastadas. El aprovechamiento de la hierba por lo tanto siempre es mixto, no hay nunca parcelas exclusivas de siega. De este mismo trabajo se concluye que todas las parcelas se pastan en otoño, siendo esta la época principal de pastoreo, y además el 30% de ellas se pastan también en primavera (Figura 2). La práctica del pastoreo primaveral quizás esté más extendida por los valles centrales y orientales de la provincia (Bernués, 1996). Respecto al tipo de ganado son mayoritarias las parcelas con pastoreo de vacas, el 77% de los casos, frente al 23% de pastoreo ovino. La carga media anual que suponen los pastoreos descritos es de 0,63 UGM/ha, con un mínimo de carga de 0,11 UGM/ha y un máximo de 1,75 UGM/ha. 10

14 ÉPOCA DE PASTOREO TIPO DE GANADO otoño primavera y otoño ovejas vacas Figura 2: Frecuencias en las épocas de pastoreo y en el tipo de ganado pastante, en prados del sector occidental del Pirineo aragonés, n=49 parcelas La fertilización Las extracciones de la hierba deben de ser compensadas por el aporte de nutrientes, que habitualmente se realiza mediante abonado orgánico. Este se reparte a la salida del invierno-comienzos de la primavera, bien en forma de estiércol, o como purín de ganado vacuno (Bernués, 1996). El estiércol está constituido por las deyecciones y las camas recogidas de los establos. Una vaca estabulada de unos 600 kg produce anualmente 80 kg de N, 28 kg de P 2 O 5 y 98 kg de K 2 O, por lo tanto su interés como abono es obvio, aunque la liberación de los nutrientes suele ser lenta (Ferrer et al., 1990). Como enmienda debemos recordar que el estiércol formará humus que mejorará la estructura suelo y la disponibilidad de nutrientes. Las dosis que se aplican en estos prados fluctúan entre las t materia fresca/ha año y es importante recordar que antes de su vertido, el estiércol debe estar bien reposado ( hecho ) (Bernués, 1996). El purín es una mezcla semilíquida compuesta por las deposiciones sólidas, las líquidas y el agua. Es más rico en nitrógeno amoniacal, potasio y calcio que el estiércol y tiene un efecto inmediato sobre la producción con un espectacular impulso en el crecimiento primaveral de las especies de gramíneas. Las dosis de purín que se aplican en estos prados fluctúan entre las t materia fresca/ha año, y con ellas se suele cosechar más hierba, pero generalmente de peor calidad que la estercolada (Bernués, 1996). Tras hacer el balance entre lo aportado por estos abonos orgánicos y las extracciones de la hierba, normalmente en este tipo de comunidades vegetales se observa un ligero déficit sobre todo de K 2 O, que puede quedar compensado con lo incorporado en los dos periodos de pastoreo. De todas formas, para evitar estas deficiencias, cada dos o tres años los agricultores abonan sus prados con fertilizantes inorgánicos complejos, como el o similares. 11

15 En los prados recientemente estudiados por Marcén (2010), la fertilización orgánica de las parcelas se realiza única y exclusivamente mediante estiércol, en ninguna de las parcelas se empleaba purín. En la Figura 3 se puede observar cómo en el manejo actual de los prados más occidentales de la provincia, el estercolado solo se realiza todos los años o en años alternos en el 32% de los casos, se efectúa cada 3-4 años en el 30% de las parcelas, mientras que en el 38% restante no se estercola nunca. En lo que se refiere a la fertilización inorgánica mediante abono mineral, tan solo 22 de las 49 parcelas son fertilizadas habitualmente y 27 de ellas muy ocasionalmente o nunca. El tipo de abono utilizado no era conocido por todos los ganaderos encuestados, sin embargo, podemos asegurar que se trata del compuesto 8, 15, 15, distribuido en las cooperativas agrarias de la zona, bastante desequilibrado para el requerimiento de estos prados. Las dosis, esta vez tomadas con ciertas reservas, podrían establecerse entre los kg / ha. ABONO ORGÁNICO ABONO INORGÁNICO anual o años alternos cada 3-4 años nunca habitualmente muy ocasionalmente Figura 3: Frecuencias de abonado orgánico (estiércol) e inorgánico, en prados del sector occidental del Pirineo aragonés, n=49 parcelas. Haciendo un balance entre los dos tipos de fertilización para tener una idea de la fertilización total de cada parcelas, éstas se clasificaron en tres categorías. Las parcelas con abonado orgánico anual o en años alternos y con fertilización inorgánica habitual se clasificaron como de nivel de fertilización alta. Las parcelas que no se suelen estercolar y que son abonadas inorgánicamente muy ocasionalmente se clasificaron como nivel de fertilización nulo. El resto de las parcelas se agruparon como de fertilización media (Marcén, 2010). De esta forma se obtuvo el gráfico de la Figura 4, en el que se observa que el 51% de las parcelas son medianamente fertilizadas, el 26% no se fertilizan y el 23% reciben un nivel alto de fertilización. Los criterios seguidos por los ganaderos para el abonado de los prados son diversos, pero son de gran peso la tradición de la zona y la distancia o accesibilidad a las parcelas. Sabido es que el abonado orgánico a base de estiércol es más incómodo que el mineral; esto hace que el primero se prefiera para las parcelas mejor situadas y más próximas a las explotaciones y el segundo para las más alejadas. Se da la paradoja por lo tanto que en ocasiones parcelas ubicadas en situaciones difíciles con mayor potencial florístico, son abonadas con inorgánico por comodidad. 12

16 FERTILIZACIÓN TOTAL alta media nula Figura 4: Clasificación de las 49 parcelas muestreadas en los valles del sector occidental del Pirineo aragonés según su nivel de fertilización (n=49 parcelas) Influencia del manejo en la biodiversidad vegetal En la Tabla 7 se presentan los resultados de los ANOVAs de una vía realizados para analizar la influencia de los distintos modos de gestión descritos en los apartados anteriores, sobre algunos parámetros de la biodiversidad vegetal: el índice de diversidad de Shannon Weaver, la riqueza específica en los 100 m 2 centrales de cada parcela, la cobertura de las gramíneas, de las leguminosas y de otras dicotiledóneas no leguminosas, y la altura de la hierba. De su análisis podemos concluir lo siguiente: La fertilización total de las parcelas afecta significativamente en cuatro de las seis variables que caracterizan la vegetación. Conforme aumenta el nivel de fertilización se reduce significativamente la riqueza específica, aumentando las coberturas de gramíneas y leguminosas en detrimento del grupo otras. La frecuencia de cortes y sus fechas afecta significativamente a las coberturas de leguminosas. Estas son más elevadas cuando los cortes son más tempranos y en las parcelas que se efectúan dos. La altura de la hierba de las parcelas solo pastadas es significativamente menor que en las parcelas manejadas con una siega. El pastoreo, tanto por su momento como por el tipo de ganado, no tuvo una incidencia significativa sobre la vegetación. Solo la altura de la hierba es significativamente inferior cuando se pasta en 2 momentos, o cuando el ganado es ovino. De estos resultados también es destacable la poca sensibilidad mostrada por los dos principales parámetros de biodiversidad, índice de Shannon y riqueza específica, frente a las prácticas de manejo. A pesar de ello, y tal y como se observa en los resultados obtenidos para la fertilización total, entre los dos parámetros citados, parece mejor indicador la riqueza específica que la estimación de Shannon. 13

17 Tabla 7: Valores medios de algunos parámetros de la vegetación según las distintas prácticas de manejo. Para cada variable de manejo, columnas con diferentes letras difieren significativamente (Test HSD-Tukey para p<0,05, realizado solo cuando la prueba ANOVA era significativa con p<0,01). Valores recopilados de Marcén (2010). Índice de Shannon Riqueza específica (Nº sp) Cobertura de gramíneas (%) Cobertura de leguminosas (%) Cobertura de otras (%) Altura de la hierba (m) Número de cortes Fechas de corte Época de pastoreo Tipo de ganado Abonado orgánico Abonado inorgánico Fertilización total 1 corte 2,43 29,06 49,94 19,84 a 30,22 0,81 b 2 cortes 2,31 24,50 44,20 34,40 b 21,40 0,50 ab Solo pastoreo 2,61 36,00 40,03 24,23 ab 35,73 0,30 a Mediados de junio 2,30 24,50 44,20 34,40 b 21,40 0,50 Finales de junio 2,44 27,93 51,23 21,24 ab 27,59 0,84 Mediados de julio 2,43 31,27 47,43 17,14 a 35,30 0,72 otoño 2,40 28,91 48,20 20,13 31,49 0,87 b Primavera y otoño 2,53 30,20 51,13 22,00 27,02 0,49 a Ovejas 2,52 29,90 50,26 21,85 27,83 0,50 a Vacas 2,42 29,34 48,32 20,68 30,92 0,82 b Anual o años alternos 2,45 27,19 54,42 23,96 21,56 a 0,62 a Cada 3-4 años 2,36 28,40 48,45 19,76 31,69 ab 0,95 b Nunca 2,49 31,94 44,91 18,59 36,43 b 0,72 ab habitualmente 2,45 27,91 52,70 23,74 b 23,35 a 0,70 Muy ocasionalmente 2,43 30,44 46,16 18,23 a 35,69 b 0,80 Alta 2,41 25,55 a 56,75 b 24,74 b 18,16 a 0,69 Media 2,44 29,16 ab 48,34 ab 21,28 ab 30,41 b 0,79 Baja 2,47 32,77 b 44,06 a 16,18 a 39,70 c 0,74 4. INDICADORES DE BIODIVERSIDAD La definición de indicadores de la biodiversidad se inscribe en la problemática más general de la evaluación de la sostenibilidad de los sistemas agrarios. Se trata de obtener útiles simples y operacionales de diagnóstico y gestión. Existen diversos indicadores de biodiversidad, pero con diferentes escalas espaciales: parcela, explotación (granja, finca), paisaje, región, nación... Estos indicadores pueden ser utilizados para evaluar los efectos positivos o negativos de las diferentes actividades agrícolas y estrategias de gestión. Y son también útiles para evaluar el nivel de sostenibilidad de los agroecosistemas. Las últimas modificaciones de la PAC incluyen los High Nature Value Farming Systems y los países miembros de la UE tendrán que presentar en los próximos años un Catálogo de Sistemas Agrarios con exposición razonada de sus valores naturales y de los factores limitantes para su sostenibilidad. Los indicadores de biodiversidad son ya presentidos para la certificación de Alto Valor Natural. Debemos citar el gran número de tentativas de definición de sistemas nacionales y supranacionales de indicadores de biodiversidad (Piveteau, 1998; NRC, 2000; Wascher, 2000; 14

18 MAFF, 2002; OECD, 2001; Delbaere, 2002; De Angelis, 2002; etc.). Pero estos sistemas no contemplan las escalas de granja y parcela. Los principales modos de expresión de los indicadores de biodiversidad, tanto a escala de parcela como de explotación, basados fundamentalmente en Peeters et al. (2004), son los siguientes: 4.1. Medidas Directas A escala de parcela: La riqueza taxonómica. Dentro de ella el más frecuente es la riqueza específica, número de especies por unidad de superficie. Pero también puede utilizarse un taxon superior, la riqueza de familias: en el ámbito de los prados, una medida de las proporciones de gramíneas, leguminosas y otras puede proporcionar informaciones muy valiosas sobre la relación entre la biodiversidad y la gestión. Especies indicadoras de biodiversidad. La presencia de algunas especies en el prado, a través de complejas correlaciones múltiples, puede indicar una mayor o menor riqueza florística en el prado. Los índices de biodiversidad tienen en cuenta la abundancia relativa de los distintos taxones. Los más utilizados son: El índice de Shannon-Weaver: H = - pi ln pi siendo pi la probabilidad de aparición (la abundancia) de cada taxon. El índice de equitatividad (J) es una medida de la forma en que los diferentes taxones se reparten sobre una superficie en una comunidad dada. El índice de diversidad está ligado a la equitatividad por la siguiente fórmula: J = H / ln S, siendo S el número de taxones. La rareza y la vulnerabilidad. La rareza hace referencia a aquellos taxones que están representados por poblaciones poco numerosas. Hay listas rojas de especies protegidas. La vulnerabilidad implica la sensibilidad al riesgo de extinción de determinados taxones. En general, los taxa raros son también los más vulnerables. Pero la noción de vulnerabilidad es frecuentemente más pertinente para la conservación de la biodiversidad que la noción de rareza. A escala de explotación y del paisaje: Proporción de SAU ocupada por prados y la diversidad de hábitats (con especial referencia a los Hábitats Natura 2000). Superficie y desarrollo lineal de setos vegetales. Es muy importante para la diversidad el mantenimiento de los setos en las lindes de las distintas parcelas (paisaje en bocage ), que, entre otras funciones contribuyen a la conectividad entre hábitats. El grado de conectividad a través de los setos de separación entre parcelas es fácilmente calculable gracias a técnicas de cartografía asistida por ordenador. Diversidad de comunidades fitosociológicas representadas en la explotación o en el paisaje o región, con especial referencia a los Hábitats Natura

19 4.2. Medidas Indirectas A escala de parcela: Pueden resultar de utilidad cuando las evaluaciones directas se hacen difíciles por razones prácticas o de coste. Las medidas indirectas pueden consistir en la utilización de información ya existente (bases de datos) o de indicadores más fáciles de cuantificar que los citados en las medidas directas. Se trata de considerar las correlaciones bien conocidas entre indicadores biológicos e indicadores químicos o físicos. Por ejemplo, la riqueza del suelo en elementos nutritivos o la cantidad de abono nitrogenado utilizado por unidad de superficie están correlacionados negativamente con la diversidad vegetal de los prados. Es un hecho constatado que los mayores valores de biodiversidad se dan, en general, en los sistemas más extensivos. Los tres ejes del manejo vistos en el apartado 3 son la siega (momento y número), el pastoreo (momento, carga ganadera y tipo de animal) y la fertilización (orgánica, mineral, mixta, dosis y épocas de aplicación). Las múltiples posibilidades de actuación con respecto a cualquiera de estos tres ejes determinarán el carácter más o menos intensivo o extensivo de la explotación de los prados. La utilización del puerto en verano, unos 120 días (mediados de junio a mediados de octubre) deberá ser considerada como un indicador indirecto de biodiversidad en la calificación de una explotación concreta. Y ello por dos razones: a) porque a escala de paisaje o región también es preciso conservar la biodiversidad de los puertos, y de los espacios intermedios ( las bajantes ) al subir y bajar, y ello no puede lograrse sin su aprovechamiento ganadero estival; b) porque al asignar a los puertos la alimentación del ganado durante 120 días, los prados sólo deben aportar el sustento de los otros 240 días, por lo que su explotación no precisa de manejos muy intensificados. Pero también el riesgo de desaparición del hábitat bien por cambios de uso del suelo o por el abandono de las prácticas agrarias ya citadas anteriormente puede ser evaluado a través de estas medidas indirectas. Entre los indicadores indirectos más consistentes utilizables en el ámbito de los prados se pueden citar los siguientes: Cantidad de abonos minerales utilizados por unidad de superficie. Cantidad de abonos orgánicos utilizados por unidad de superficie. Sistema de aprovechamiento: siega o pastoreo. Frecuencia de aprovechamientos (siega o pastoreo). Fecha del primer aprovechamiento (en general se trata de una siega). Carga del ganado en caso de aprovechamiento por pastoreo. Riqueza del suelo en fósforo extraíble. 16

20 A escala de explotación y del paisaje Proporción de superficies protegidas. Proporción de superficies primadas por medidas agro-ambientales. Proporción de suelos con fuerte pendiente. Diversidad en los sistemas de gestión de las diferentes parcelas Valores de Referencia Para la interpretación de los índices de biodiversidad medidos tanto de una forma directa como indirecta, es preciso contar con unos valores de referencia, que pueden ser, a su vez, relativos o absolutos. Una evaluación absoluta descansa sobre la existencia de unos valores de referencia predefinidos, formulados científica y técnicamente, y aceptados legislativamente a través de las correspondientes normas o reglamentaciones legales. Ello siempre debe implicar negociaciones entre los legisladores (los políticos) y representantes de los agricultores, de los servicios de extensión agraria y de los científicos. Para la evaluación relativa, los valores de referencia deben establecerse por comparación entre prados de la misma región, utilizando medias y desviaciones estándar. En ambos casos parece más razonable hablar de valores umbrales que de valores fijos. Es decir, establecer una horquilla entre valores mínimos y máximos aceptables desde un punto de vista científico. También es conveniente repetir las mediciones de índices en el tiempo, según unos intervalos establecidos, con el fin de controlar la evolución o la tendencia. En este sentido, además de diagnosticar si se está perdiendo, conservando o ganando biodiversidad, será preciso correlacionar dicha tendencia con la gestión, o los cambios en el manejo, de los prados y poder así recomendar, en su caso, las medidas correctoras o las rectificaciones que correspondan. Hay que asumir además que una pérdida de biodiversidad no sólo debe atribuirse a los aspectos de manejo, sino también a circunstancias meteorológicas concretas (exceso de frío unos años, sequía pronunciada otros, etc.). 17

21 5. VALORES DE REFERENCIA PARA LOS HÁBITAT DE PRADOS DE MONTAÑA DEL PIRINEO ARAGONÉS A ESCALA DE PARCELA Los valores de referencia que vamos a proponer en los capítulos 5 y 6 se basan en trabajos realizados en prados del Pirineo aragonés, y especialmente a estudios de los autores de este informe. Nos referiremos a valores umbrales de evaluación relativa (véase apartado 4.3.), obtenidos a partir de valores medios y de la correspondiente desviación estándar o bien, de valores próximos obtenidos de trabajos de diferentes autores Medidas Directas Riqueza específica Entre 15 y 51 especies (valor medio 33) en los 100 m 2 centrales de la parcela, según Reiné et al. (2009b) y Chocarro et al. (2009b) (Tabla 1). Gibon et al. (2004) han encontrado en prados de diversas regiones francesas unas riquezas específicas medias que oscilan entre 25 y 38. En algún prado se han registrado riquezas específicas superiores a 50. Cifras muy próximas habían obtenido Ferrer et al. (1990) y Maestro et al. (1990). Cobertura de gramíneas leguminosas y otras Los mayores valores de biodiversidad vegetal se encuentran en prados donde es mayor la cobertura de Otras familias, a costa de Gramíneas y Leguminosas (Chocarro et al., 2009; Reiné et al. 2010). Este puede resultar un indicador muy sencillo y útil que está relacionado con la gestión: un exceso de abonado N se traduce en un aumento notable en la cobertura de gramíneas; un exceso de abonado PK (algunos ganaderos lo utilizan porque es el que recomiendan los técnicos para la alfalfa) se traduce en un incremento anormal en la cobertura de leguminosas; y en ambos casos, la diversidad vegetal se reduce. Como valores de referencia se pueden consultar los de la Tabla 2. Como información complementaria, Reiné et al. (2010) han observado, en prados del Pirineo aragonés que el grupo de Otras familias, cuya denominación ha venido siendo tradicionalmente considerada como peyorativa (malas hierbas), se correlaciona positivamente con la calidad de la hierba. Especies indicadoras Además de Arrhenatherum elatius y Polygonum bistorta, como especies más representativas de ambos hábitat, la presencia y cobertura de otras especies en el prado puede estar correlacionada positiva o negativamente con la diversidad florística del mismo. Por ejemplo, Barrantes et al. (2008) han determinado que la presencia de alguna o algunas de las siguientes especies se correlaciona positivamente con la riqueza específica: Briza media, 18

22 Carum carvi, Lathyrus pratensis, Leucanthemum vulgare, Medicago lupulina, Phyteuma orbiculare, Rhinanthus mediterraneus y Tragopogon pratensis. Los citados autores explican esta correlación, por el hecho de que, salvo Lathyrus pratensis, todas las demás son propias no sólo de Arrhenatherion elatioris sino también de Bromion erecti, siendo esta última alianza fitosociológica un 25 % más rica en especies que la anterior (Gómez-García et al., 2002). En sentido contrario, Barrantes et al. (2008) encuentran que la cobertura de Dactylis glomerata y Trifolium pratense indican baja biodiversidad; se trata de dos especies muy competitivas en las condiciones ecológicas generales de los prados y por ello, no sólo aparecen en prácticamente todas las parcelas, sino que además, por su competitividad, impiden la presencia de otras especies. En un análisis TWINSPAN realizado a partir de 104 inventarios (Chocarro et al., 2009b), las especies Festuca rubra, Scabiosa columbaria, Leucanthemum vulgare, Sanguisorba minor y Salvia pratensis clasificaron los grupos de prados más diversos, mientras que Lolium perenne y Poa trivialis indicaron menor diversidad y más intensificación en el manejo. La presencia en el prado de algunos fanerófitos como Crataegus monogyna, Genista scorpius, Prunus spinosa, Rosa sp., Rubus sp., etc. también debe alertarnos puesto que indicaría ausencia de siega y/o pastoreo y por lo tanto abandono agrario. En el extremo opuesto otras especies pueden indicar nitrofilia (por ejemplo Rumex sp. y Urtica dioica) que además también indican una disminución de la riqueza florística, puesto que estas condiciones edáficas de exceso de nitratos hacen muy competitivas a las especies nitrófilas. Índice de Shannon-Weaver En el primer corte se citan valores de 2,4 2,6 (Chocarro et al y 1992) y de 2,55 con una desviación estándar de 0,28 en Reiné et al. (2009) (Tabla 1). Reiné y Fillat (1993) elevan este valor hasta 3,64 en zonas húmedas de los prados pirenaicos, próximas a las acequias de riego. Hereu y Fanlo (1992) han puesto de manifiesto menor biodiversidad, 1,53, en prado pirenaicos muy manejados (manejo más intensivo) que en prados poco manejados, 2,38. Esta última cifra, como puede verse, es prácticamente igual a las dadas más arriba. Índice de Equitabilidad Los resultados de la equitatividad o uniformidad de Pielou en el momento del primer corte se cita por Reiné et al. (2009) con un valor medio de 0,73 y con una desviación estándar de 0,05 (Tabla 1). 19